Performances d'aération à fines bulles dans le processus AAO : analyse saisonnière (été et hiver)

Mesure des performances et évaluation du système d'aération à fines bulles dans le processus AAO en été et en hiver

La plupart des stations d'épuration municipales (STEP) en Chine utilisent des processus biologiques aérobies pour éliminer les matières organiques, l'azote, le phosphore et d'autres polluants des eaux usées. L’apport d’oxygène dissous (OD) dans l’eau est une condition préalable au maintien de la demande en vie microbienne et de l’efficacité du traitement dans le processus biologique aérobie. Par conséquent,l'unité d'aération est au cœur du traitement biologique aérobie des eaux usées. Simultanément, le système d'aération est également leprincipale unité consommatrice d'énergie-dans les STEP, représentant45 % à 75 % de la consommation énergétique totale de l’usine. Outre les conditions de fonctionnement, la consommation énergétique du système d'aération est influencée par des facteurs tels que la qualité des eaux usées et les conditions environnementales. La plupart des régions de Chine connaissent quatre saisons distinctes, des précipitations abondantes et des variations saisonnières importantes de température. Les pluies estivales diluent la concentration de polluants dans les eaux usées des stations d’épuration, tandis que les basses températures hivernales affectent l’activité microbienne, impactant ainsi la qualité des effluents. Les fluctuations du débit et de la qualité des affluents posent également des défis pour le contrôle précis du système d'aération dans les STEP. Sans une compréhension suffisante des changements dans les performances de transfert d'oxygène des diffuseurs à fines bulles et de leur maintenance pendant le fonctionnement, l'avantage de l'efficacité élevée du transfert d'oxygène (OTE) des systèmes d'aération à fines bulles ne peut pas être pleinement utilisé, entraînant un gaspillage d'énergie.

Le type le plus utilisé actuellement est lediffuseur à fines bulles, dont les performances sont directement liées à la consommation d'énergie opérationnelle du système d'aération. Les méthodes de mesure des performances de transfert d'oxygène des diffuseurs à fines bulles comprennent des tests statiques (tels que le test de l'eau propre) et des tests dynamiques (tels que la méthode d'analyse des gaz d'échappement-). La recherche sur les tests statiques se concentre principalement sur des simulations à l'échelle du laboratoire, tandis que les méthodes de tests dynamiques sont rarement rapportées en raison de facteurs tels que les exigences du site de test et les contraintes des tests sur le terrain. Actuellement, la Chine n’a établi des normes pertinentes que pour la méthode d’analyse de l’eau propre. Pendant le fonctionnement réel, les performances de transfert d'oxygène des diffuseurs sont affectées par des facteurs tels que la qualité de l'influent, les caractéristiques des boues, les conditions de fonctionnement et l'encrassement du diffuseur. Les performances réelles diffèrent considérablement des résultats des tests d'eau propre, ce qui entraîne des écarts considérables lors de l'utilisation des données sur l'eau propre pour prédire les besoins réels en alimentation en air. Le manque de méthodes efficaces de surveillance de la performance énergétique des systèmes d’aération dans les STEP entraîne un gaspillage d’énergie. Par conséquent, il est nécessaire de mesurer et d'évaluer les performances de transfert d'oxygène des diffuseurs pendant le fonctionnement réel pour guider les ajustements opportuns des stratégies d'aération et contribuer à réaliser des économies d'énergie et une réduction de la consommation dans les systèmes d'aération. Cette étude prendune STEP municipale à Shanghai comme exemple. Grâce à des mesures sur le terrain de la concentration de polluants dans le réservoir aérobie et des modèles de variation de l'OTE le long du parcours du système d'aération à fines bulles en été et en hiver, l'efficacité d'élimination des polluants et les performances du système d'aération ont été systématiquement mesurées et évaluées. L'objectif est d'explorer l'influence des changements saisonniers sur les performances de transfert d'oxygène du système d'aération, en fournissant des conseils pour un contrôle précis et un fonctionnement économe en énergie des systèmes d'aération dans le traitement des eaux usées.

1. Matériels et méthodes

1.1 Aperçu opérationnel de la STEP

La STEP municipale de Shanghai utilise une combinaison de processus deprétraitement + procédé AAO + filtre à fibres en lit profond + désinfection UV. Lela capacité de traitement est de 3,0×10⁵ m³/j. Le flux de processus principal de la STEP est illustré dansFigure 1. L'influent est principalementeaux usées domestiques, et l'effluent répond à la norme de catégorie A de la « Norme de rejet de polluants pour les usines de traitement des eaux usées municipales » (GB 18918-2002) avant d'être déversé dans le fleuve Yangtze. Les temps de rétention hydraulique (HRT) pour le réservoir anaérobie, le réservoir anoxique et le réservoir aérobie du réservoir biologique de cette usine sont respectivement de 1,5 h, 2,7 h et 7,1 h. Le taux de reflux interne et le taux de reflux externe sont tous deux de 100 %. L'âge des boues est contrôlé entre 10 et 15 jours. L'usine dispose d'un total de 8 réservoirs aérobies. Un seul réservoir aérobie mesure 116,8 m × 75,1 m × 7,0 m (L × L × H), avec un volume de 11 093 m³. La concentration en matières en suspension dans les liqueurs mixtes (MLSS) est contrôlée à environ 4 g/L. Le fond est équipé deDiffuseurs tubulaires à fines bulles en polyéthylène Ecopolemer ukrainien, dimensionné à 120 mm × 1 000 mm (D × L). Le rapport air-/-eau est de 5,7 : 1. Chaque réservoir aérobie se compose de 3 canaux (Zone 1, Zone 2 et Zone 3). Sur la base de la concentration d'OD mesurée par des débitmètres de gaz dans les canaux, les aubes directrices des soufflantes centrifuges à un étage (4 opérationnelles, 2 en veille) sont ajustées pour maintenir la concentration d'OD dans le réservoir aérobie entre 2-5 mg/L. Chaque ventilateur a un débit d'air nominal de 108 m³/min, une pression de 0,06 kPa et une puissance de 160 kW. Chaque canal est contrôlé séparément à l'aide de débitmètres de gaz. Combiné avec le retour de lecture de DO, l'alimentation en air réelle est contrôlée en ajustant les aubes directrices des ventilateurs centrifuges à un étage pour maintenir le DO moyen dans le réservoir aérobie entre 2 et 5 mg/L. La qualité des influents/effluents conçus et la qualité des influents 2019 de l'usine sont indiquées dansTableau 1.

1.2 Disposition des points de test

Deux tests des performances de transfert d'oxygène du système d'aération à fines bulles dans des conditions réelles de fonctionnement ont été réalisés en juillet (été) et décembre (hiver). Dans le sens d'écoulement, 22 points de test ont été implantés en fonction de l'emplacement des ports d'inspection du bassin aérobie. La distance entre deux points de test adjacents était d'environ 5 m, avec 7, 7 et 8 points de test dans la zone 1, la zone 2 et la zone 3, respectivement. La répartition des points de test est indiquée dansFigure 2. L'OTE réel des diffuseurs à fines bulles à chaque point a été calculé en mesurant la teneur en oxygène dans les gaz d'échappement - s'échappant de la surface de l'eau. Simultanément, la concentration d'OD et la température de l'eau à chaque point ont été mesurées à l'aide d'un compteur de qualité de l'eau multi-paramètres (HQ 30d, Hach, États-Unis), et la concentration de polluants à chaque point a été mesurée et analysée pour obtenir son modèle de variation le long du trajet. Pour prévenir la DCO_CrPour éviter que les échantillons ne se dégradent pendant le transfert, les échantillons prélevés le long du réservoir aérobie ont été filtrés sur-site avant la mesure.

1.3 Mesure des performances de transfert d'oxygène des diffuseurs à fines bulles dans des conditions réelles

La mesure des performances de transfert d'oxygène des diffuseurs à fines bulles dans des conditions réelles a utilisé un analyseur de gaz d'échappement développé indépendamment par l'Université de l'énergie électrique de Shanghai, composé d'un système de collecte de gaz, d'un système d'analyse de gaz et d'un système de conversion de signal. Les gaz d'échappement-ont été collectés à l'aide d'une pompe à gaz (KVP15-KM-2-C-S, Karier, Chine) et d'une hotte, et envoyés à un capteur d'oxygène électrochimique (A-01, ITG, Allemagne) pour analyse. Le système de conversion de signal convertit le signal de tension de sortie du capteur en pression partielle d'oxygène dans le gaz. Lors des tests d'émission de gaz, la pression partielle d'oxygène dans l'air ambiant a été mesurée en premier. Ensuite, la hotte a été fixée sur la surface de l'eau du réservoir aérobie pour collecter les gaz d'échappement et mesurer la pression partielle de l'oxygène. Les données ont été enregistrées après que la sortie se soit stabilisée pendant 5 minutes. Les paramètres obtenus via l'analyseur de gaz d'échappement comprenaient la pression partielle d'oxygène dans l'air ambiant et les gaz d'échappement, à partir de laquelle le pourcentage d'oxygène transféré de la phase gazeuse à la liqueur mixte, c'est-à-dire l'OTE du diffuseur à fines bulles, a été calculé comme dansÉquation (1).

Où:

Y(O_₂,_air)- Proportion d'oxygène dans l'air ;

Y(O_₂,_hors-gaz)- Proportion d'oxygène dans les gaz d'échappement- ;

A_OTE- Valeur de l'OTE.

L'OTE mesuré par l'analyseur de gaz d'échappement-a été corrigé en fonction de l'OD, de la température et de la salinité pour obtenir l'OTE standard (SOTE) du diffuseur à fines bulles dans les eaux usées dans des conditions standard, comme dansÉquation (2). Le calcul du DO saturé dans l'eau est présenté dansÉquation (3).

Où:

θ- Coefficient de correction de température, pris comme 1,024, sans dimension ;

A_SOTE- Valeur de SOTE ;

- Coefficient de salinité de la liqueur mélangée (calculé sur la base du total des solides dissous dans la liqueur mélangée), sans dimension, généralement pris comme 0,99 ;

- Rapport d'efficacité de transfert d'oxygène du diffuseur dans des conditions d'eaux usées par rapport à des conditions d'eau propre, sans dimension ;

C - Concentration d'OD dans l'eau, mg/L ;

C_S,_T- Concentration saturée d'OD dans l'eau à température T, mg/L ;

C_S,₂₀- Concentration saturée d'OD dans l'eau à 20 degrés, mg/L ;

T- Température de l'eau, degré .

1.4 Méthode de calcul de la consommation énergétique du système d’aération

La demande théorique en oxygène du réservoir aérobie a été calculée selon le modèle des boues activées (ASM). La demande en oxygène a été calculée sur la base de la DCO_Cret les résultats de l'élimination de l'azote ammoniacal pour déterminer la demande totale en oxygène (TOD) du réservoir aérobie, comme dansÉquation (4).

Où:

M_TOD- Valeur de TOD, kg O₂/h ;

Q- Débit d'affluent, m³/j ;

ΔC_CODCr- Différence entre la concentration de DCO Cr dans l'influent et l'effluent, mg/L ;

ΔC_{Azote ammoniacal}- Différence entre la concentration d'azote ammoniacal dans l'influent et l'effluent, mg/L ; 4,57 est le facteur de conversion de l'azote ammoniacal en NO₃⁻-N.

Le débit d'alimentation en oxygène du système d'aération à fines bulles est calculé comme dansÉquation (5).

Où:

M_OTR- Valeur du débit réel d'apport d'oxygène, kg O₂/j ;

Q_FR- Débit d'air, m³/h ;

ŷ_O₂- Fraction massique d'oxygène dans l'air, 0,276.

La puissance du ventilateur est déterminée par le débit d'alimentation en air réel du ventilateur et la pression de sortie, qui à son tour est déterminée par la pression d'admission, la perte de pression de l'air dans la canalisation, la perte de pression du diffuseur à fines bulles lui-même et la pression statique de l'eau au fond du réservoir, comme dansÉquation (6).

Où:

ρ_air- Densité de l'air, g/L, prise comme 1,29 g/L ;

N - Puissance du ventilateur, kW ;

R- Constante universelle des gaz, 8,314 J/(mol·K) ;

T_air- Température atmosphérique, degré ;

B- Coefficient de conversion du ventilateur, pris comme 29,7 ;

- Rapport thermique spécifique du gaz, pris comme constant 0,283 ;

η- Rendement combiné du moteur et du ventilateur, pris comme constant 0,8 ;

P_i- Pression d'admission du ventilateur, Pa ;

Z- Pression de l'eau d'immersion sur le diffuseur, Pa ;

P_perte- Perte de pression du diffuseur à fines bulles lui-même, Pa ;

h_L- Perte de pression de l'air dans la canalisation, Pa.

Dans les conditions de test, la quantité d'oxygène transférée dans l'eau par unité d'énergie électrique consommée par le diffuseur [kg/(kW·h)] est l'efficacité d'aération standard (SAE), comme dansÉquation (7). La valeur SAE peut être utilisée pour évaluer l'efficacité d'utilisation réelle du diffuseur à fines bulles.

Où:

A_SAE- Valeur de SAE.

1.5 Méthodes conventionnelles de mesure des indicateurs

Les échantillons de liqueur mélangée ont été filtrés sur du papier filtre qualitatif. DCO soluble_Cr(SCOD_Cr), azote ammoniacal, NO₃^--N et TP ont été mesurés à l'aide de méthodes standard nationales.

2. Résultats et discussion

2.1 Efficacité de l’élimination des polluants

La qualité de l'influent des principaux polluants en été et en hiver à la STEP est présentée dansFigure 3. Les débits moyens de traitement en été et en hiver étaient respectivement de 3,65×10⁵ m³/j et 3,13×10⁵ m³/j.L’influence estivale COD_Cret les concentrations d'azote ammoniacal étaient de (188,38 ± 52,53) mg/L et (16,93 ± 5,10) mg/L, respectivement.L’influence hivernale COD_Cret les concentrations d'azote ammoniacal étaient de (187,94 ± 28,26) mg/L et (17,91 ± 3,42) mg/L, respectivement. Des précipitations estivales plus importantes conduisent la STEP à fonctionner en mode « charge hydraulique élevée - charge polluante faible ». L'augmentation de la charge hydraulique raccourcit le HRT du système, réduisant ainsi le temps de réaction dans le réservoir biologique et affectant l'élimination des polluants. Une faible charge de polluants entrants dans les STEP peut facilement conduire à une charge de boues excessivement faible, provoquant une sur-aération et une désintégration des boues. Les stations d'épuration devraient ajuster en temps opportun les débits de chargement des boues et d'alimentation en air pour atténuer l'impact d'un fonctionnement à faible charge de polluants.La température de l'eau en été était de (27,32 ± 1,34) degrés, nettement supérieure à la température hivernale de (17,39 ± 0,75) degrés.. La température est l’un des facteurs importants affectant la capacité d’élimination des polluants du système. La tolérance des bactéries filamenteuses est supérieure à celle des bactéries formant des floc-, ce qui les rend susceptibles de proliférer dans des environnements à basse -température, provoquant un gonflement des boues. Des températures plus basses réduisent également l'activité enzymatique des micro-organismes dans les boues activées, diminuant ainsi le taux de dégradation du substrat et le taux de respiration endogène, conduisant à une efficacité réduite d'élimination des polluants. Les STEP peuvent prendre des mesures telles que l'augmentation de l'âge des boues et du MLSS dans le réservoir biologique pour atténuer l'impact négatif des basses températures sur l'élimination des polluants. Comme la charge hydraulique en hiver est inférieure à celle en été, le HRT dans le bassin aérobie est légèrement prolongé avec une aération suffisante, compensant ainsi l'impact négatif des basses températures sur la nitrification. Par conséquent, la qualité des effluents en été comme en hiver répondait à la norme de catégorie A du GB 18918-2002.

2.2 Modèles de variation des formes de polluants le long du réservoir aérobie

Les jours de tests,l'influent SCOD_Crles concentrations en été et en hiver étaient respectivement de 186,76 mg/L et 248,42 mg/L, et les concentrations d'azote ammoniacal étaient de 22,05 mg/L et 25,91 mg/L., respectivement. Peut-être en raison du débordement des égouts combinés et de l'infiltration des eaux souterraines, la qualité de l'influent était inférieure aux valeurs de conception. La variation des polluants le long du bassin aérobie est représentée enFigure 4.

En raison du rejet de phosphore dans le bassin anaérobie, de la dénitrification dans le bassin anoxique et de la dilution par retour de boues, la concentration du polluant a diminué de manière significative avant d'entrer dans le bassin aérobie. Le SCOD_Crles concentrations à l'entrée du réservoir aérobie en été et en hiver étaient de 30,32 mg/L et 52,48 mg/L, respectivement, et les concentrations d'azote ammoniacal étaient de 3,90 mg/L et 4,62 mg/L, respectivement. Les concentrations de TN à l'entrée du réservoir aérobie en été et en hiver étaient respectivement de 4,86 ​​mg/L et 6,16 mg/L, diminuant légèrement à 4,46 mg/L et 5,70 mg/L dans l'effluent, ce qui indique une proportion relativement faible de nitrification et de dénitrification simultanées se produisant dans le réservoir aérobie. Le SCOD_Crla concentration a diminué de manière significative dans la zone 1 pour atteindre 19,36 mg/L et 30,20 mg/L en été et en hiver, respectivement ; la concentration d'azote ammoniacal a diminué à 1,75 mg/L et 2,80 mg/L. La tendance à la baisse de la concentration de polluants s'est ralentie dans la zone 2, indiquant que la matière organique à petites molécules avait été entièrement dégradée et que la nitrification était terminée. La concentration de polluants à l’extrémité de la zone 2 répondait déjà à la norme de rejet d’effluents. La concentration de polluants est restée presque inchangée dans la zone 3, mais la valeur de DO dans la liqueur mixte a augmenté, indiquant que la majeure partie de l'oxygène fourni dans cette zone s'est dissoute dans la liqueur mixte des boues et n'a pas été utilisée pour la DCO._Crl'oxydation et l'oxydation de l'ammoniac. L'effluent SCOD_Crles concentrations du réservoir aérobie en été et en hiver étaient de 15,36 mg/L et 26,51 mg/L, respectivement, et les concentrations d'azote ammoniacal dans les effluents étaient de 0,17 mg/L et 0,50 mg/L, respectivement.Le taux d'élimination de l'azote ammoniacal plus élevé en été était dû à la température plus élevée de l'eau, renforçant l'activité de nitrification-dénitrification des micro-organismes.. Zhang Tao et coll. trouvé queles basses températures hivernales réduisent l'abondance des bactéries oxydantes de l'ammoniac-et des bactéries oxydantes des nitrites-, ce qui diminue le taux d'élimination de l'azote ammoniacal dans les STEP.

2.3 Résultats des tests de gaz hors-le long du réservoir aérobie

Des tests sur le terrain des performances de transfert d'oxygène du système d'aération à fines bulles ont été effectués le long du réservoir aérobie en été et en hiver à l'aide de l'analyseur de gaz d'échappement-. Les résultats sont présentés dansFigure 5. La concentration d'OD dans le réservoir aérobie a progressivement augmenté dans le sens de l'écoulement. La concentration d'OD dans la liqueur mélangée dépend de la quantité d'oxygène transférée de la phase gazeuse à la phase liquide par les diffuseurs (c'est-à-dire OTR) et de l'oxygène consommé par les micro-organismes (c'est-à-dire OUR). Le substrat est abondant à l’avant du réservoir aérobie et les micro-organismes ont besoin de plus d’oxygène pour dégrader le substrat. Par conséquent, la concentration d’OD était la plus faible dans la zone 1 en été et en hiver, à (1,54 ± 0,22) mg/L et (1,85 ± 0,31) mg/L, respectivement. La concentration d'OD a augmenté jusqu'à (2,27 ± 0,45) mg/L et (2,04 ± 0,13) mg/L dans la zone 2, respectivement. Dans la zone 3, la concentration d’OD était respectivement de (4,48 ± 0,55) mg/L et (4,53 ± 1,68) mg/L. Le modèle de variation de l'OD le long du cheminement est cohérent avec celui de la concentration du polluant. La dégradation et la nitrification de la matière organique ont été pratiquement achevées dans la zone 2. La teneur en matière organique dans la zone 3 est plus faible, ce qui réduit la demande en oxygène, ce qui fait que l'oxygène n'est pas pleinement utilisé et est stocké dans la phase aqueuse sous forme d'OD, provoquant une augmentation de la concentration d'OD à des niveaux excessivement élevés. La DO moyenne dans la zone 3 était significativement supérieure à 2,0 mg/L, indiquant une sur-aération à la fin du réservoir aérobie. La respiration endogène des boues activées réduit leur activité et peut facilement provoquer un gonflement des boues, tout en gaspillant de l'énergie. La concentration excessivement élevée de DO à l'extrémité du réservoir aérobie entraîne également une concentration plus élevée de DO dans la liqueur de retour, ce qui non seulement augmente la concentration de DO entrant dans le réservoir anoxique via le reflux externe, mais réduit également la quantité de DCO Cr disponible, abaissant ainsi l'efficacité de la dénitrification. Par conséquent, il est recommandé de réduire l'apport d'air dans la zone 3, en maintenant uniquement l'intensité de mélange nécessaire, afin d'économiser la consommation d'énergie de l'aération.

Comme le montreFigure 5, des différences significatives existent dans les performances de transfert d'oxygène des diffuseurs dans différents canaux pendant le fonctionnement réel entre l'été et l'hiver. L'OTE moyen mesuré en hiver était de 9,72%, inférieur au résultat mesuré en été (16,71%). C'est parce quela diminution de la température de l'eau réduit l'activité des micro-organismes dans le réservoir aérobie de la STEP, entraînant une baisse du taux d'utilisation de l'oxygène. Après correction de la température, de la salinité et de l'OD, les valeurs moyennes de SOTE en été et en hiver étaient respectivement de 17,69 % et 14,21 %. Le SOTE d'été était légèrement plus élevé qu'en hiver, peut-être parce quefonctionnement prolongé encrassement exacerbé du diffuseur, bloquant les pores et réduisant les performances de transfert d'oxygène du diffuseur.

2.4 Analyse du potentiel d'optimisation énergétique du système d'aération des réservoirs aérobies

Selon les équations (3) et (4), la demande en oxygène, le taux d'apport en oxygène et la puissance du ventilateur pour chaque canal du réservoir aérobie en été et en hiver ont été calculés, comme indiqué dansTableau 2. La demande totale en oxygène du réservoir aérobie en hiver était d'environ 34,91 % plus élevée qu'en été, en raison de la DCO influente plus élevée._Cret la charge polluante d’azote ammoniacal en hiver par rapport à l’été. La demande en oxygène dans chaque zone du bassin aérobie diminue à mesure que les polluants entrants se dégradent le long du trajet. La zone 1 a la concentration de polluants la plus élevée et un substrat suffisant, ce qui entraîne une activité microbienne plus élevée, donc sa demande en oxygène est la plus élevée. À mesure que les polluants se dégradent continuellement, la demande en oxygène dans les zones 2 et 3 diminue progressivement. En été, les proportions de la demande en oxygène des trois zones étaient respectivement de 72,62 %, 21,65 % et 5,73 % de la demande totale en oxygène du réservoir aérobie. En hiver, les proportions étaient respectivement de 72,84 %, 24,53 % et 2,63 %. Dans les réacteurs à boues activées conventionnels, la demande en oxygène pour la section avant est de 45 à 55 %, la section médiane de 25 à 35 % et la section arrière de 15 à 25 %. La charge de traitement à la sortie de ce bassin aérobie est inférieure aux valeurs conventionnelles. L'apport d'air à l'avant pourrait être réduit de manière appropriée, permettant ainsi à certains polluants d'être dégradés dans les sections arrière.

Par rapport à l'été,la demande en oxygène du processus de traitement biologique en hiver est plus élevée et l'efficacité du transfert d'oxygène du système d'aération à fines bulles est inférieure, ce qui entraîne un apport d'air requis plus élevé. Selon les données opérationnelles de la STEP, les débits totaux d'alimentation en air soufflé en été et en hiver étaient respectivement de 76,23 m³/h et 116,70 m³/h. L'apport d'air était le plus élevé dans la zone 1, tandis que l'apport d'air dans les zones 2 et 3 était similaire mais inférieur à celui de la zone 1. L'apport d'oxygène en été était de 38,99 % supérieur à la demande en oxygène, ce qui indique un potentiel d'économie d'énergie important-. L'approvisionnement en oxygène dans les zones 2 et 3 dépassait la demande réelle en oxygène. L'apport en oxygène en hiver était 7,07 % supérieur à la demande en oxygène. L'offre et la demande d'oxygène dans les zones 1 et 2 correspondaient, tandis qu'une sur-aération s'est produite dans la zone 3. La puissance du ventilateur est proportionnelle au débit d'alimentation en air, comme dans l'équation (6). La consommation électrique des soufflantes en été et en hiver était respectivement de 85,21 kW et 130,44 kW. Henkel suggère queune augmentation de la température de l'air réduit la puissance des soufflantes dans les systèmes d'aération. En réponse aux différences de demande en oxygène entre les différents canaux, les STEP devraient prendre des mesures d'ajustement de l'aération correspondantes, telles qu'une aération conique. Cela pourrait impliquer d'ouvrir complètement les tuyaux de dérivation d'alimentation en air à l'extrémité avant, d'ouvrir ceux de l'extrémité centrale à moitié et d'ajuster les tuyaux de dérivation à l'extrémité à l'ouverture minimale pouréconomiser l'approvisionnement en air et la consommation d'énergie d'aération.

Quantifiant davantage l'efficacité d'utilisation réelle des diffuseurs à fines bulles, l'efficacité d'aération standard (SAE) dans le réservoir aérobie en été était de 2,57 kg O₂/kW·h, soit 32,29 % de plus qu'en hiver. Les différences de qualité, de quantité et de température de l’eau d’entrée entre l’été et l’hiver entraînent des variations significatives dans le fonctionnement et le contrôle du système d’aération de la STEP. Le gaspillage d'énergie était plus important en été qu'en hiver, et le système d'aération atteignait un meilleur équilibre entre l'offre et la demande en hiver. Compte tenu du débit et de la qualité des influents,l'apport d'air pourrait être réduit de manière appropriée en ététout en assurant la qualité des effluents et un mélange adéquat dans le bassin aérobie. En hiver, pour atténuer l’impact d’une charge polluante élevée et des basses températures, une aération suffisante doit être assurée. Cependant, il est important de noter que lors d'un fonctionnement à long-terme, les polluants s'accumulent à la surface et à l'intérieur des pores des diffuseurs, obstruant progressivement les pores, et l'efficacité du transfert d'oxygène va diminuer. Si le nettoyage du diffuseur n'est pas effectué à temps, cela peut entraîner un apport insuffisant d'oxygène par le système d'aération, affectant ainsi la qualité des effluents.

La STEP utilise une stratégie de contrôle du débit d'air de soufflage DO-. L'objectif du système de contrôle de l'aération est de fournir un environnement d'OD stable pour les micro-organismes dans le réservoir aérobie et d'assurer la conformité des effluents. Cependant, le mécanisme de rétroaction de l'OD à lui seul ne peut pas évaluer le potentiel d'économie d'énergie du système d'aération. Les tests sur le terrain des performances de transfert d'oxygène du système d'aération permettent un calcul précis du débit réel d'alimentation en oxygène du système d'aération et décrivent ses variations le long du trajet. Combiné aux données de demande en oxygène, cela permet un contrôle précis du système d'aération pour atteindre un équilibre entre l'offre-demande et l'objectif d'économie d'énergie et de réduction de la consommation.

3. Conclusion

• Des températures de l’eau plus élevées en été améliorent l’activité de nitrification et de dénitrification microbiennes, ce qui entraîne une augmentation de la DCO, du Cr et de l’azote ammoniacal des effluents en hiver par rapport à l’été. Cependant, en raison de la charge hydraulique plus faible en hiver qu'en été, le THS prolongé dans le réservoir aérobie et une aération suffisante compensent l'impact négatif des basses températures sur la nitrification. Par conséquent, la qualité des effluents en été comme en hiver répondait à la norme de catégorie A du GB 18918-2002.

• Par rapport à l'été, la demande en oxygène du processus de traitement biologique en hiver est plus élevée, l'efficacité du transfert d'oxygène du système d'aération à fines bulles est plus faible, ce qui entraîne un débit d'air requis plus élevé et une efficacité d'aération plus faible.

• L'apport en oxygène en été et en hiver était respectivement 38,99 % et 7,07 % supérieur à la demande en oxygène, ce qui indique un plus grand potentiel d'économie d'énergie-en été. La concentration en polluants diminue progressivement le long du bassin aérobie, restant presque constante à la fin, tandis que la concentration en OD à la fin est beaucoup plus élevée qu'à l'avant. Cela indique que la majeure partie de l'oxygène fourni à la fin se dissout dans la liqueur mélangée des boues et n'est pas utilisée pour la DCO._Crl'oxydation et l'oxydation de l'ammoniac, suggérant une-aération excessive. Par conséquent, l’apport d’air à l’extrémité du réservoir aérobie peut être réduit de manière appropriée tout en garantissant la qualité des effluents et un mélange adéquat.